一、Heavy metals in oysters, mussels and clams collected from coastal sites along the Pearl River Delta,South China（論文文獻綜述）
吳曼曼[1]（2021）在《巢湖蚌類有機氯農(nóng)藥和重金屬的積累與空間分布研究》文中研究表明
劉瀟博,黃海寧,吳揚雨,黃乾生[2]（2021）在《中國沿海水生生物污染數(shù)據(jù)集及食用水產(chǎn)品的健康危害評估》文中研究指明沿海區(qū)域是污染物的匯集區(qū)域,污染物的生態(tài)風險和健康危害廣受關注。亟需開展污染物的監(jiān)測,評估污染的生態(tài)風險。已有研究提供了不同水域不同水生生物中各類污染物的含量數(shù)據(jù),但尚缺乏系統(tǒng)的沿海區(qū)域生物體污染物含量的數(shù)據(jù)集,無法為沿海區(qū)域生態(tài)風險及其人體健康危害評估提供數(shù)據(jù)支撐。本研究通過CNKI、Web of Science和PubMed數(shù)據(jù)庫,搜集了2000—2019年間沿海區(qū)域物種-污染物含量相關文獻的數(shù)據(jù),建立了中國沿海水生生物污染數(shù)據(jù)集。進一步提取了常見軟體動物和魚類的重金屬含量數(shù)據(jù),運用靶標危害系數(shù)（target hazard quotients,THQ）模型進行了食用危害評估。結果顯示,中國沿海區(qū)域軟體動物中的8種重金屬平均濃度從高到低依次為鋅(317.939 mg·kg-1)、銅(87.792 mg·kg-1)、鉛(14.428 mg·kg-1)、鉻(11.459 mg·kg-1)、錳(5.384 mg·kg-1)、砷(1.332 mg·kg-1)、鎳(1.011 mg·kg-1)和汞(0.384 mg·kg-1)。而魚類中這8種重金屬的平均濃度梯度為鋅(172.025 mg·kg-1)、銅(11.637 mg·kg-1)、鉛(9.604 mg·kg-1)、錳(1.808 mg·kg-1)、鎳(1.573 mg·kg-1)、砷(0.802 mg·kg-1)、鉻(0.546 mg·kg-1)和汞(0.023 mg·kg-1)。THQ模型預測結果表明,重金屬并不會對成人產(chǎn)生健康影響,唯一例外的是,砷元素污染可能會對兒童產(chǎn)生潛在的健康危害。綜上,本數(shù)據(jù)集提供了中國沿海區(qū)域物種的污染物含量數(shù)據(jù),為污染物引起的人體健康危害評價提供了數(shù)據(jù)支撐。
秦天龍[3]（2020）在《再生水回用對補給河流水質(zhì)的影響及銅銹環(huán)棱螺和搖蚊幼蟲對污染物的響應研究》文中研究表明2017年5月和2018年5月,在海河流域非常規(guī)水源補給下的河流中選取了五大河之一的潮白河和北京城區(qū)內(nèi)四個典型中水補給的河流（清河、亮馬河、北小河和涼水河）為研究水體,分析了沉積物中三種典型持久性有機污染物的含量及其變化,采集了底棲動物銅銹環(huán)棱螺和搖蚊幼蟲的樣本進行生物標志物測定以及轉(zhuǎn)錄組測序,并利用沉積物樣本分析了研究區(qū)域的化學污染現(xiàn)狀。運用理化監(jiān)測與生物監(jiān)測相結合的方法評估了受試生物的毒性效應,同時結合轉(zhuǎn)錄組測序技術查明其毒性作用機制。主要研究結果如下:（1）北京四個典型污水處理廠出水補給河流沉積物表層的化學污染物狀況北京四個典型污水處理廠出水補給河流12個采樣點的沉積物樣品中多環(huán)芳烴（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs）、鄰苯二甲酸酯（Phthalic Acid Ester,PAEs）和內(nèi)分泌干擾素（Endocrine Disrupting Chemicals,EDCs）含量最高的是北小河污水處理廠出水河段上游采樣點,其中,Σ18PAHs含量達到1 013 ng/g。每個污水處理廠出水河段3種污染物含量從上游采樣點到出水口采樣點再到下游采樣點呈現(xiàn)遞減趨勢,說明污水廠處理后中水的排入起到了稀釋作用。（2）北京四個典型污水廠出水補給河流底棲動物的生物標志物水平以及綜合生物標志物指數(shù)（IBRv2）底棲生物樣本中的6種生物標志物（乙酰膽堿酯酶、脫乙基酶、谷胱甘肽巰基轉(zhuǎn)移酶、過氧化氫酶、超氧化物歧化酶和丙二醛）水平具有明顯的空間分布差異性,生物標志物濃度與沉積物化學污染物含量有顯著的相關性。兩年檢測顯示,四個污水處理廠出水河段除了2018年的清河污水處理廠出水河段外,抗氧化防御系統(tǒng)相關酶活性均被激活。從IBRv2的結果來看2017年各采樣點按受影響嚴重程度排序為:北小河上游>小紅門上游>北小河出水口>酒仙橋上游>小紅門出水口>酒仙橋出水口>北小河下游>小紅門下游>酒仙橋下游;2018年IBRv2情況與2017年基本一致。從影響程度來看,污水廠上游污染嚴重,下游因有中水補給的稀釋作用而污染程度有所降低。（3）北京四個典型污水處理廠出水補給河段底棲生物的轉(zhuǎn)錄組測序在本實驗中,我們運用RNA-seq測序技術獲得了大量的差異表達基因,對這些基因的生物信息學統(tǒng)計分析表明,徑流中的污染源影響了銅銹環(huán)棱螺以及搖蚊幼蟲體內(nèi)多條信號通路,包括細胞周期、細胞凋亡信號通路、p53信號通路、氧化磷酸化、心肌收縮、溶酶體等,這些信號通路與DNA損傷和細胞代謝等有緊密聯(lián)系。其次,通過對組裝的轉(zhuǎn)錄本序列進行比對和注釋發(fā)現(xiàn),底棲動物轉(zhuǎn)錄組測序得到的轉(zhuǎn)錄本的注釋率較低。（4）潮白河表層沉積物的化學分析2017年和2018年潮白河沉積物中含量最高的樣點均是處于下游農(nóng)業(yè)區(qū)的大劉坡,其值分別為411.25 ng/g和482.38 ng/g,含量最低值均出現(xiàn)在上游山區(qū)的水泉裕樣點,其值分別為69.66 ng/g和67.22 ng/g;。兩年監(jiān)測均顯示沉積物PAEs含量最高的采樣點出現(xiàn)在下游農(nóng)業(yè)區(qū)漫水橋,其值為2 961.5 ng/g和12 194.1ng/g,最低值出現(xiàn)在上游山區(qū)的水泉裕樣點其值分別為1 017.1 ng/g和2 713.16 ng/g;沉積物中EDCs空間分布規(guī)律與PAHs、PAEs相同年都是下游農(nóng)業(yè)區(qū)采樣點污染嚴重而上游山區(qū)污染較輕。（5）潮白河搖蚊幼蟲生物標志物的響應特征與轉(zhuǎn)錄組測序潮白河搖蚊幼蟲生物標志物響應在不同的采樣點表現(xiàn)出了很大的差異。搖蚊幼蟲組織中乙酰膽堿脂酶活性在城市區(qū)和農(nóng)業(yè)區(qū)的5個采樣點表現(xiàn)出較高水平。同樣這5個采樣點的過氧化氫酶、超氧化物歧化酶和谷胱甘肽轉(zhuǎn)移酶等酶活性都有顯著的升高,說明生物受外源性污染物影響氧化應激響應。IBRv2結果顯示,2017年和2018年各采樣點受影響程度排序均為:大劉坡>漫水橋>后獨立>白廟村>萬福辛莊>古北口>水泉裕,下游由于一些再生水回用匯入徑流使得沉積物中污染物濃度升高,生態(tài)風險增加。通過對KEGG信號通路分析發(fā)現(xiàn),疾病相關的信號通路的unigenes數(shù)量最多,這些信號通路與疾病發(fā)生、細胞凋亡和細胞離子交換相關,其次是參與代謝系統(tǒng)相關通路,包括檸檬酸循環(huán)、氧化磷酸化等。整理發(fā)現(xiàn),從上游采樣點到下游采樣點隨污染程度的加深代謝信號通路減少,而氧化損傷、炎癥反應以及癌癥效應等信號通路逐漸增加。轉(zhuǎn)錄組結果很好地驗證了化學品分析以及生物標志分析的結果。綜上,再生水回用對本身污染較重而受納北京四個典型污水廠出水補給的河流有一定的稀釋作用,但對潮白河污染較輕的河段有加重作用,說明不同污染程度的納污河流或河段受再生水回用的影響不同;大型底棲動物銅銹環(huán)棱螺和搖蚊幼蟲的生物標志物指標可以很好地反映水體沉積物的污染程度以及變化,可以用于評價水體沉積物中多環(huán)芳烴等持久性污染物的生態(tài)風險。
李鵬[4]（2020）在《福建部分沿海地區(qū)貝類重金屬污染及鎘形態(tài)的分析研究》文中指出貝類易富集重金屬,對人體健康產(chǎn)生危害,但不同重金屬形態(tài)可能具有不同的毒理特征,僅研究重金屬的總量已不能真實反映其危害?；诖?本學位論文在調(diào)查分析幾種海水貝類重金屬污染的基礎上,針對鎘（Cd）的污染特征,開展Cd的形態(tài)檢測方法及在模擬消化過程中Cd的形態(tài)變化,對深入了解貝類Cd污染對人體的健康風險有重要意義。論文主要內(nèi)容如下:第一部分,對福建部分沿海地區(qū)貝類重金屬污染及健康風險進行研究和評估。分析福建部分沿海地區(qū)五種主要食用貝類（海蠣、花蛤、青貝、扇貝、蟶子）中10種元素（As、Cr、Mn、Ni、Cu、Zn、Cd、Sn、Sb、Pb）的污染水平,并利用靶標危害系數(shù)（THQs）對貝類的重金屬污染進行風險評估。結果表明,在采集的240份貝類樣品中,重金屬平均水平依次為Zn>Sn>Cu>Mn>As>Cr>Ni>Cd>Pb>Sb,其中Cd、As和Cu三種元素的超標率分別為27%、33%和2%。除了蟶子中As的THQ值為1.148,其余元素的THQ值都遠低于1?；贖I值的計算結果,采集區(qū)域貝類對人體健康不具有明顯的危害風險。第二部分,采用體積排阻色譜（SEC）分別與電感耦合等離子體質(zhì)譜（ICP-MS）和電噴霧四級桿飛行時間質(zhì)譜（ESI-QTOF-MS）聯(lián)用技術,研究貝類Cd的形態(tài)。以花蛤中Cd為例,通過SEC-ICP-MS發(fā)現(xiàn)花蛤中的Cd主要存在三種不同大小的結合形態(tài),進一步通過SEC-ESI-QTOF-MS分析,發(fā)現(xiàn)其中大分子的Cd形態(tài)其分子量為32695 Da,表明該形態(tài)中Cd與大分子蛋白結合。而形態(tài)分子量為10764 Da、17984 Da、18156 Da、19236 Da和20978 Da,可能歸因于Cd與類金屬硫蛋白結合的形態(tài)。此外,Cd的小分子形態(tài)物質(zhì)可能是其與氨基酸的結合產(chǎn)物。Cd形態(tài)的分析結果表明,進入貝類體內(nèi)的Cd不以游離態(tài)的形式存在,而是結合了不同的蛋白質(zhì)和氨基酸等物質(zhì)。采用SEC-ICP-MS和SECESI-QTOF-MS兩種聯(lián)用分析手段,可以獲得貝類中的重金屬的結合形態(tài)。第三部分,以花蛤Cd污染為例,采用SEC-ICP-MS和SEC-ESI-QTOF-MS兩種聯(lián)用方法,結合模擬消化模型,研究貝類在不同消化階段Cd的形態(tài)及其變化。SEC-ICP-MS的結果表明,在胃和腸消化液中分別發(fā)現(xiàn)Cd有4和3種結合形態(tài)。由SEC-ESI-QTOF-MS對各形態(tài)進一步表征,發(fā)現(xiàn)胃腸消化液中均含有32695 Da的Cd形態(tài),但與未消化樣品相比胃消化液中其含量降低,腸消化液中其含量升高。在胃腸消化液中也同時發(fā)現(xiàn)有Cd的小分子形態(tài),說明在胃消化過程中,大分子Cd形態(tài)可部分降解。在胃階段Cd與類金屬硫蛋白結合的形態(tài)消失,這是由于在胃液酸性條件下類金屬硫蛋白脫去結合的金屬（Cd）,而在腸階段Cd又與類金屬硫蛋白結合,其形態(tài)分子量主要為19236 Da。此外,在腸階段,小分子Cd形態(tài)含量降低,Cd形態(tài)主要以大分子和類金屬硫蛋白形態(tài)存在,這說明在腸階段小分子Cd形態(tài)容易被吸收,而Cd的大分子和類金屬硫蛋白形態(tài)可保護機體減輕Cd危害,但Cd形態(tài)的生理生化作用仍有待進一步深入研究。
韓千帆[5]（2020）在《山東半島海水養(yǎng)殖場中抗生素的分布、復合污染和風險評估》文中研究說明近年來,環(huán)境中抗生素的賦存引起了廣泛關注?？股刈鳛轭A防和治療人畜細菌性疾病的一種抗菌劑,被廣泛應用于水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)。然而,抗生素的過量使用會造成抗生素在養(yǎng)殖生物體內(nèi)積累,威脅食品安全和人體健康。此外,水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水排放進入自然水體環(huán)境,抗生素可能對生態(tài)系統(tǒng)構成潛在風險。山東半島黃渤海沿岸是我國重要的海水養(yǎng)殖區(qū),但對此區(qū)域抗生素的賦存和分布少有研究。本研究選取了在海水養(yǎng)殖環(huán)境中被廣泛檢出的17種抗生素作為目標抗生素,選擇黃海沿岸海陽、即墨和渤海沿岸萊州的典型海水養(yǎng)殖場為采樣點,探究了不同養(yǎng)殖模式下海水、沉積物/生物膜、生物和飼料中抗生素的時空分布,定量闡述了各潛在污染源對自然水體中抗生素的貢獻率/量,分析了重金屬與抗生素復合污染的作用機制,系統(tǒng)評估了抗生素在水體中的生態(tài)風險、耐藥性風險和人類消費海產(chǎn)品產(chǎn)生的健康風險。主要研究結果如下:（1）黃海養(yǎng)殖區(qū)養(yǎng)殖水中的主要抗生素為甲氧芐氨嘧啶,渤海養(yǎng)殖區(qū)為甲氧芐氨嘧啶和磺胺甲惡唑。黃海養(yǎng)殖區(qū)養(yǎng)殖沉積物中檢出高濃度土霉素和恩諾沙星,渤海養(yǎng)殖區(qū)沉積物中的主要抗生素是諾氟沙星和恩諾沙星。恩諾沙星、諾氟沙星分別是黃、渤海養(yǎng)殖區(qū)養(yǎng)殖生物中的主要抗生素。溫室大棚養(yǎng)殖水泥池內(nèi)壁上的生物膜（養(yǎng)殖生物糞便、微生物、飼料和沉積物的混合物）比附著在淺海養(yǎng)殖模式（筏式養(yǎng)殖、吊籠養(yǎng)殖、底播養(yǎng)殖）下網(wǎng)繩上的生物膜（沉積物和微生物的混合物）,以及其他養(yǎng)殖沉積物有更強的富集抗生素的能力。溫室大棚養(yǎng)殖模式下各介質(zhì)中抗生素水平最高,工廠化循環(huán)水養(yǎng)殖模式下各介質(zhì)中抗生素水平最低。魚類養(yǎng)殖池的水、沉積物和生物中抗生素含量高于海參養(yǎng)殖池和軟體動物養(yǎng)殖池。（2）主成分分析-多元線性回歸（PCA-MLR）分析表明,黃海和渤海沿岸自然水體中抗生素的主要來源均為生活污水,對自然水體中抗生素總量的平均貢獻率分別為87.3%和63.3%。在黃海養(yǎng)殖區(qū),水、沉積物/生物膜樣品中Zn的濃度與總抗生素濃度顯著相關,與多種抗生素的濃度成正比。渤海萊州灣的自然水體中,Cu與多種抗生素的濃度呈顯著正相關。這可能與Cu和這些抗生素有共同來源,Cu持續(xù)向水體中輸入并參與抗生素在沉積物中的競爭吸附,Cu和抗生素在水中易絡合形成沉淀有關。渤海養(yǎng)殖區(qū)水體和生物體內(nèi)一些高濃度的重金屬（Mn、Zn和Cr）與抗生素的正相關,這些重金屬和抗生素可能會增加對生物體內(nèi)菌株的選擇性脅迫。（3）在黃海養(yǎng)殖區(qū),養(yǎng)殖水體和自然水體中環(huán)丙沙星和恩諾沙星顯示出高生態(tài)風險和耐藥性風險。在魚類體內(nèi)這兩種抗生素含量高,會通過飲食消費對人體健康構成較高風險。氟喹諾酮類抗生素在渤海沿岸自然水體中顯示出中高生態(tài)風險,甲氧芐氨嘧啶和恩諾沙星在自然水體和養(yǎng)殖水體中均顯示出較高的耐藥性風險,可能會對水環(huán)境中的細菌群落施加選擇性壓力,甚至引發(fā)養(yǎng)殖生物耐藥性的產(chǎn)生。食用渤海養(yǎng)殖區(qū)的大菱鲆和海參,其中含有的恩諾沙星可能對人體產(chǎn)生健康風險。研究地區(qū)海產(chǎn)品中的抗生素含量均低于各自的最大殘留限量。本研究將為抗生素的規(guī)范化使用和污染管控政策的制定提供科學依據(jù),為加快推進水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)綠色發(fā)展和保護水域生態(tài)環(huán)境提供理論支撐。
宋冬冬,熊海燕,張偉[6]（2019）在《廣州市售海產(chǎn)品中砷質(zhì)量安全與健康風險評估》文中認為目的對廣州市售海產(chǎn)品進行砷質(zhì)量安全評價與健康風險評估。方法采用等離子體質(zhì)譜儀和高效液相色譜-原子熒光聯(lián)用儀分別對廣州10種市售海產(chǎn)品中總砷和5種砷形態(tài)化合物:亞砷酸（arsenictrioxide,As（III））、砷酸（arsenicacid,As（V））、一甲基砷（monomethylarsenic,MMA）、二甲基砷（dimethylarsenic,DMA）和砷甜菜堿（arsenobetaine, AsB）的含量進行測量,根據(jù)GB 2762-2017《食品安全國家標準食品中污染物限量》海產(chǎn)品中砷含量的要求對海產(chǎn)品質(zhì)量安全進行評價,利用危險熵數(shù)（hazardquotient,HQ）和致癌風險概率（carcinogenicrisk,CR）對其進行健康風險評估。結果海產(chǎn)品中總砷含量為1.45～42.54mg/kg,所有海產(chǎn)品中均能檢測到5種砷化合物,其中無毒的AsB比例最高（93.45～99.96%）。在所有海產(chǎn)品中,貝類總砷含量最高,無毒的AsB所占比例較高;魚類總砷含量低于貝類, AsB含量和比例較高,無機砷含量和比例較低。海產(chǎn)品中無機砷的含量均低于限量值,在國標要求的允許攝入范圍內(nèi)。海產(chǎn)品中無機砷的HQ均<1, CR<1×10-4。結論廣州市售海產(chǎn)品中砷含量處于安全水平,日常消費對人類不會造成致癌風險以及健康威脅。
何培[7]（2019）在《蘇北淺灘表層沉積物中主要污染物的分布、來源及風險評價》文中進行了進一步梳理重金屬、多環(huán)芳烴、多氯聯(lián)苯和有機氯農(nóng)藥由于其難降解、難揮發(fā)、持久性及其毒性而成為21世紀環(huán)境科學研究的熱點問題。人為活動使其殘留在環(huán)境中且長期存在,并通過地表徑流最終匯聚到河流、湖泊和海洋。在水體中這些污染物通過一系列的理化作用與沉積顆粒物相結合從而在水體底部沉積下來,因此沉積物變成了這些污染物的存儲庫。在一定條件下,沉積物又能通過水動力再懸浮,并進行遠距離遷移運輸,變?yōu)槲廴驹?。因?沉積物不僅是污染物的載體,也是污染物的來源,這些特性使其適合作為污染物的“指示劑”,能較好的反應該地區(qū)的污染狀況。蘇北淺灘由于其特殊的地貌又是亞洲最大的淤泥質(zhì)灘涂,大量的養(yǎng)殖戶在該地區(qū)建立文蛤、泥螺、四角蛤蜊和紫菜等養(yǎng)殖區(qū)。灘涂的開發(fā)利用一方面帶來經(jīng)濟效益的增長,另一方面也使脆弱的灘涂生態(tài)遭受威脅。目前對于蘇北淺灘重金屬、多環(huán)芳烴、多氯聯(lián)苯和有機氯農(nóng)藥污染狀況的研究所涉及的內(nèi)容和種類較為單一,信息不全,且區(qū)域不完整,有一定的局限性,很難全面反映灘涂生態(tài)系統(tǒng)的綜合污染狀況。因此,本文對蘇北淺灘表層沉積物中多種污染物進行綜合全面的評價分析,以便了解掌握該區(qū)域目前的生態(tài)環(huán)境狀況,以期為蘇北淺灘生態(tài)環(huán)境的預防、控制及治理提供科學依據(jù)。蘇北淺灘表層沉積物中重金屬Ni、Zn、Cr、Cu、As、Pb、Cd和Hg的濃度分別為47.88±8.93、38.18±8.86、19.22±5.14、11.32±5.07、6.97±2.45、0.13±0.72、0.56±0.77和0.06±0.02 mg/kg。總有機碳（TOC）、粘土（Clay）、淤泥（Silt）和砂（Sand）的含量分別為1.7±0.8%、3.3±3.2%、13.6±14.2%和83.1±17.4%。在空間分布上,重金屬Cu、Pb、Zn、Cr、Cd、Ni和As顯示出相似的空間分布,北部最高,中部次之,南部最低。TOC、粘土、淤泥的空間分布與這些重金屬也相似,但汞的分布恰恰相反。主成分分析表明Cu、Zn、Cd、Cr和Ni主要為天然來源,而Pb、Cd、As和Hg為工業(yè)和農(nóng)業(yè)來源。地累積指數(shù)(Igeo)、潛在生態(tài)風險指數(shù)（RI）、污染負荷指數(shù)（PLI）、毒性風險指數(shù)（TRI）和污染嚴重程度指數(shù)（CSI）的結果表明,處于污染的站位分別占33.4%、25.9%、33.3%和70.4%,其中70.4%的CSI站位包含66.7%的污染程度較低的站位。Cd和Hg為中度污染,且為主要污染因子。污染區(qū)域主要分布在蘇北淺灘中部和北部,而南部地區(qū)生態(tài)環(huán)境良好。蘇北淺灘表層沉積物中16種多環(huán)芳烴（PAHs）,除了苊烯（Acy）、苊（Ace）、Ant、苯并[k]熒蒽（BkF）和二苯并[ah]蒽（DBA）外,其余11種多環(huán)芳烴均被檢出。總PAHs濃度范圍為0.0至25.2 ng/g,平均值為5.9 ng/g,最高值區(qū)域出現(xiàn)在蘇北淺灘中部。TOC和粘土含量與總PAHs濃度正相關,表明TOC和粘土對研究區(qū)PAHs的分布有重要影響。PAHs多以4-5環(huán)為主,輕重比（LMW/HMW）表明蘇北淺灘PAHs主要來自高溫燃燒。主成分分析顯示,PAHs主要來自煤炭燃燒、運輸（汽油燃燒）、焦化源和石油來源。生態(tài)風險結果表明,PAHs的生態(tài)風險處于較低水平。蘇北淺灘表層沉積物中10種多氯聯(lián)苯（PCBs）和17種有機氯農(nóng)藥（OCPs）都只檢測出5種,∑PCBs和∑OCPs的濃度范圍分別為n.d.18.247 ng/g（平均值為2.117 ng/g）和n.d.1.840 ng/g（平均值為0.080 ng/g）,濃度都處于較低水平,且其分布都呈不均勻分布。生態(tài)風險評價結果表明,蘇北淺灘表層沉積物中的PCBs和OCPs殘留對生物產(chǎn)生的毒副作用影響較小。
牛靜遠[8]（2019）在《典型蟹池底泥重金屬污染特征及檢測標準研究》文中進行了進一步梳理重金屬污染已經(jīng)成為全球不可忽視的問題。無論是空氣沉降還是污染廢水排放,最終空氣中重金屬污染以及水體中重金屬污染最后都會進入土壤（底泥）。由于土壤（底泥）自身結構的特性,所以對于重金屬而言,土壤（底泥）既是“源”也是“匯”,即重金屬可能吸附在土壤（底泥）中,也可隨著環(huán)境變化（如,溫度,PH等）釋放出來,進入水體,空氣,此外還可以被動植物吸收以后通過食物鏈最后進入人體,造成人體重金屬累積。因此,土壤（底泥）重金屬的檢測顯得尤為重要。作為重金屬中可以在全球范圍內(nèi)傳播效應的重金屬汞,隨著《水俁公約》的實行,健全相應法律法規(guī)以及規(guī)范監(jiān)測限值將對我國涉汞行業(yè)的規(guī)范化有著很好的指導性作用。因此,本文對長江三角洲周邊典型蟹塘底泥污染特征及風險評價進行了研究,并且對目前汞的法律法規(guī)以及監(jiān)測限值進行了總結,主要開展了以下兩部分工作:（1）以長江三角洲周邊四個典型蟹塘以及蟹塘附近河流底泥為樣品采集對象,采用等離子發(fā)射光譜儀（ICP-OES）測定金屬含量,根據(jù)重金屬的含量采用常用的評價方法對重金屬的污染狀況進行評價并給出相應的評估建議,重金屬的平均濃度結果如下:Na>Al>Fe>Mg>Mn>Ba>Sr>Zn>Cr>Li>Ni>Cu>Sb>Pb>As>Co>Cd。和其他地區(qū)相比而言,Zn和Cu的濃度明顯高于其他地區(qū),這可能是由于ZnSO4和 CuSO4是水產(chǎn)養(yǎng)殖常用的殺蟲劑,被帶入水體最后沉積在底泥中,造成Zn,Cu的含量升高。將采樣點的重金屬總濃度對比,發(fā)現(xiàn)底泥中的重金屬濃度并不會隨著采樣點位置的不同而發(fā)生較大的差異,附近河流和四個典型蟹塘樣品重金屬的濃度也并沒有明顯差別,基本上保持在一個水平上。根據(jù)《無公害水產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境要求》,本研究分別采用地累積指數(shù)法和潛在生態(tài)風險指數(shù)（RI）對Cu,Zn,Cr,Pb,Cd,As這六種危害最大且最常見的重金屬污染水平進行評價。這兩種評價方法的結果表明,Cd是造成蟹塘以及附近河流污染的重要因素。同時,由于TOC含量往往會影響底泥中重金屬的含量,因此我們做了 TOC的檢測。通過正相關研究發(fā)現(xiàn),樣品中底泥的TOC含量對重金屬含量并沒有造成明顯影響,并且和其他地區(qū)相比,該地的TOC含量處于相對穩(wěn)定的范圍之內(nèi)。
張偉,黃良民[9]（2019）在《海洋生物體內(nèi)砷含量及其形態(tài)研究進展》文中研究說明砷是一種強毒性化學物質(zhì),毒性不但與其在環(huán)境中的總量有關,更與其化學形態(tài)密切相關。砷在海洋環(huán)境中普遍存在,而海洋生物體內(nèi)砷化合物的含量較高,是海洋環(huán)境中的"砷庫"。本文結合國內(nèi)外對海洋生物體內(nèi)總砷及砷形態(tài)的分析,總結了國內(nèi)外對各類海洋生物,包括海藻、海葵、多毛類、貝類、魚類和其他高營養(yǎng)級海洋動物體內(nèi)不同形態(tài)砷含量、累積和形態(tài)轉(zhuǎn)化等研究概況和進展。針對目前研究工作和技術水平差異,建議我國應在檢測技術、樣品前處理、標準品制備、砷對生物體的健康效應等方面開展深入研究,以期揭示海洋生物對砷的累積規(guī)律、形態(tài)轉(zhuǎn)化機制以及在人類體內(nèi)代謝過程與危害性,為保護海洋生態(tài)環(huán)境、維護海洋食品安全提供科學依據(jù)。
何培,張明明,李強,徐陽,王忠,凌君芬,黃金田[10]（2018）在《我國海洋灘涂主要污染物的研究概況》文中進行了進一步梳理隨著經(jīng)濟的發(fā)展和生活水平的提高,海洋灘涂因其資源豐富且易開發(fā),受到了越來越多的關注。然而,由于過度開發(fā)、環(huán)境污染及異常海況變動造成海洋灘涂生態(tài)正在惡化并日趨加劇。在介紹海洋灘涂主要污染物類型的基礎上,本文對海洋灘涂沉積物中污染物的組成、來源、空間分布及污染水平進行概述,列舉灘涂污染生態(tài)風險評估主要方法,剖析灘涂污染引發(fā)的主要問題,總結近年來灘涂治理的思路和措施,旨在為新型沿海灘涂管理及資源開發(fā)提供一定的理論基礎。
二、Heavy metals in oysters, mussels and clams collected from coastal sites along the Pearl River Delta,South China（論文開題報告）
（1）論文研究背景及目的
此處內(nèi)容要求：
首先簡單簡介論文所研究問題的基本概念和背景，再而簡單明了地指出論文所要研究解決的具體問題，并提出你的論文準備的觀點或解決方法。
寫法范例：
本文主要提出一款精簡64位RISC處理器存儲管理單元結構并詳細分析其設計過程。在該MMU結構中,TLB采用叁個分離的TLB,TLB采用基于內(nèi)容查找的相聯(lián)存儲器并行查找,支持粗粒度為64KB和細粒度為4KB兩種頁面大小,采用多級分層頁表結構映射地址空間,并詳細論述了四級頁表轉(zhuǎn)換過程,TLB結構組織等。該MMU結構將作為該處理器存儲系統(tǒng)實現(xiàn)的一個重要組成部分。
（2）本文研究方法
調(diào)查法：該方法是有目的、有系統(tǒng)的搜集有關研究對象的具體信息。
觀察法：用自己的感官和輔助工具直接觀察研究對象從而得到有關信息。
實驗法：通過主支變革、控制研究對象來發(fā)現(xiàn)與確認事物間的因果關系。
文獻研究法：通過調(diào)查文獻來獲得資料，從而全面的、正確的了解掌握研究方法。
實證研究法：依據(jù)現(xiàn)有的科學理論和實踐的需要提出設計。
定性分析法：對研究對象進行“質(zhì)”的方面的研究，這個方法需要計算的數(shù)據(jù)較少。
定量分析法：通過具體的數(shù)字，使人們對研究對象的認識進一步精確化。
跨學科研究法：運用多學科的理論、方法和成果從整體上對某一課題進行研究。
功能分析法：這是社會科學用來分析社會現(xiàn)象的一種方法，從某一功能出發(fā)研究多個方面的影響。
模擬法：通過創(chuàng)設一個與原型相似的模型來間接研究原型某種特性的一種形容方法。
三、Heavy metals in oysters, mussels and clams collected from coastal sites along the Pearl River Delta,South China（論文提綱范文）
（2）中國沿海水生生物污染數(shù)據(jù)集及食用水產(chǎn)品的健康危害評估（論文提綱范文）
| 1 數(shù)據(jù)集的設計與實現(xiàn)(Design and implementa-tion of the dataset) |
| 1.1 研究區(qū)域概況 |
| 1.2 數(shù)據(jù)集構建流程 |
| 1.2.1 數(shù)據(jù)來源 |
| 1.2.2 數(shù)據(jù)質(zhì)量控制 |
| 1.2.3 數(shù)據(jù)錄入 |
| 1.2.4 模型分析 |
| 2 研究結果(Results) |
| 2.1 數(shù)據(jù)集內(nèi)容 |
| 2.2 THQ模型評估 |
| 3 討論(Discussion) |
（3）再生水回用對補給河流水質(zhì)的影響及銅銹環(huán)棱螺和搖蚊幼蟲對污染物的響應研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 縮略語表 |
| 縮略語表(續(xù)) |
| 第一章 文獻綜述 |
| 1 非傳統(tǒng)的水資源再生利用 |
| 2 水環(huán)境中化學污染物的性質(zhì)、來源與危害 |
| 2.1 多環(huán)芳烴(PAHs) |
| 2.2 鄰苯二甲酸酯(PAEs) |
| 2.3 環(huán)境雌激素(EDCs) |
| 3 生物標志物對污染物的響應研究 |
| 3.1 生物標志物概述 |
| 3.2 乙酰膽堿酯酶(AChE) |
| 3.3 超氧化物歧化酶(SOD)和過氧化氫酶(CAT) |
| 3.4 脫乙基酶(EROD)和谷胱甘肽S-轉(zhuǎn)移酶(GST) |
| 3.5 丙二醛(MDA) |
| 4 生物監(jiān)測與綜合生物標志物響應 |
| 5 轉(zhuǎn)錄組學與RNA-Seq技術 |
| 5.1 轉(zhuǎn)錄組學概述 |
| 5.2 RNA-Seq技術的發(fā)展與應用 |
| 5.3 RNA-Seq技術在水生態(tài)毒理研究中的應用 |
| 6 底棲動物在沉積物生態(tài)毒理學研究中的應用 |
| 6.1 銅銹環(huán)棱螺 |
| 6.2 搖蚊幼蟲 |
| 7 本研究的目的和意義 |
| 第二章 北京四個典型污水廠出水補給河流沉積物中有機污染物的分布特征及評價 |
| 1 前言 |
| 2 材料與方法 |
| 2.1 沉積物樣本采集 |
| 2.2 試劑與材料 |
| 2.3 儀器和設備 |
| 2.4 沉積物中污染物測定方法 |
| 3 結果 |
| 3.1 污水處理廠出水補給河流沉積物中PAHs的分布特征及評價 |
| 3.2 污水處理廠出水補給河流沉積物中PAEs的分布特征及評價 |
| 3.3 污水處理廠出水補給河流沉積物中EDCs的分布特征及評價 |
| 4 討論 |
| 4.1 不同水體表層沉積物中PAHs的含量對比以及分布特征 |
| 4.2 不同水體表層沉積物中PAEs的含量對比以及分布特征 |
| 4.3 不同水體表層沉積物中EDCs的含量對比以及分布特征 |
| 第三章 北京污水處理廠出水補給河流中底棲動物生物標志物的響應特征 |
| 1 前言 |
| 2 材料方法 |
| 2.1 樣本采集 |
| 2.2 實驗儀器 |
| 2.3 實驗方法 |
| 2.4 蛋白濃度測定 |
| 2.5 生物標志物的測定 |
| 2.6 IBRv2指數(shù)的計算 |
| 2.7 數(shù)據(jù)處理 |
| 3 結果 |
| 3.1 清河污水廠出水補給河流中銅銹環(huán)棱螺生物標志物響應的空間差異 |
| 3.2 清河污水廠出水補給河流中銅銹環(huán)棱螺IBRv2評價 |
| 3.3 北小河、小紅門和酒仙橋污水廠出水補給河流中搖蚊生物標志物響應的空間差異 |
| 3.4 北小河、小紅門和酒仙橋污水廠出水補給河流中搖蚊幼蟲IBRv2評價 |
| 4 討論 |
| 4.1 污水廠出水補給河流中底棲動物標志物響應的空間變化 |
| 4.2 污水處理廠出水補給河流中底棲生物的IBRv2評價 |
| 第四章 基于RNA-Seq技術對污水廠出水補給河流中底棲動物轉(zhuǎn)錄組測序分析 |
| 1 前言 |
| 2 材料與方法 |
| 2.1 實驗動物的獲取 |
| 2.2 底棲動物樣本RNA的提取 |
| 2.3 文庫的構建及Illumina測序 |
| 2.4 轉(zhuǎn)錄組基因功能注釋 |
| 2.5 基因表達量分析 |
| 2.6 差異表達基因分析 |
| 3 結果 |
| 3.1 清河污水廠出水補給河段中銅銹環(huán)棱螺轉(zhuǎn)錄本注釋 |
| 3.2 清河污水廠出水補給河段中銅銹環(huán)棱螺差異表達分析和聚類分析 |
| 3.3 清河污水廠出水補給河段中銅銹環(huán)棱螺差異表達基因GO富集分析 |
| 3.4 清河污水廠出水補給河段中銅銹環(huán)棱螺差異表達基因KEGG富集分析 |
| 3.5 北小河、小紅門和酒仙橋污水廠出水補給河段中搖蚊幼蟲轉(zhuǎn)錄本注釋 |
| 3.6 北小河、小紅門和酒仙橋污水廠出水補給河段中搖蚊幼蟲差異比對 |
| 3.7 北小河、小紅門和酒仙橋污水廠出水補給河段中搖蚊幼蟲GO富集分析 |
| 3.8 北小河、小紅門和酒仙橋污水廠出水補給河段中搖蚊幼蟲KEGG富集分析 |
| 4 討論 |
| 第五章 潮白河沉積物中有機污染物的分布特征及評價 |
| 1 前言 |
| 2 材料與方法 |
| 2.1 樣本采集 |
| 2.2 試劑與材料 |
| 2.3 儀器和設備 |
| 2.4 沉積物污染物測定方法 |
| 3 結果 |
| 3.1 潮白河沉積物中PAHs的分布特征及評價 |
| 3.2 潮白河沉積物中PAEs的分布特征及評價 |
| 3.3 潮白河沉積物中DECs的分布特征及評價 |
| 4 討論 |
| 第六章 潮白河搖蚊幼蟲生物標志物的響應特征與轉(zhuǎn)錄組測序分析 |
| 1 前言 |
| 2 材料與方法 |
| 2.1 樣品采集 |
| 2.2 生物標志物測定方法 |
| 2.3 RNA提取 |
| 2.4 測序、組裝與注釋 |
| 2.5 基因表達水平分析 |
| 2.6 差異轉(zhuǎn)錄本的鑒定和富集分析 |
| 2.7 數(shù)據(jù)處理 |
| 3 結果 |
| 3.1 潮白河沉積物中搖蚊幼蟲生物標志物響應的空間差異 |
| 3.2 潮白河沉積物中搖蚊幼蟲IBRv2評價 |
| 3.3 潮白河搖蚊幼蟲轉(zhuǎn)錄本注釋 |
| 3.4 潮白河搖蚊幼蟲差異基因的聚類分析 |
| 3.5 潮白河搖蚊幼蟲差異表達基因GO富集分析 |
| 3.6 潮白河搖蚊幼蟲差異表達基因KEGG富集分析 |
| 4 討論 |
| 總結 |
| 參考文獻 |
| 研究生期間論文發(fā)表情況 |
| 研究生期間參加的研究項目 |
| 致謝 |
（4）福建部分沿海地區(qū)貝類重金屬污染及鎘形態(tài)的分析研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符號表 |
| 第1章 引言 |
| 1.1 貝類重金屬污染及其危害 |
| 1.1.1 重金屬 |
| 1.1.2 貝類對重金屬的富集 |
| 1.1.3 貝類重金屬污染研究現(xiàn)狀 |
| 1.1.4 重金屬檢測方法 |
| 1.2 貝類重金屬暴露風險評估 |
| 1.2.1 風險分析簡述 |
| 1.2.2 風險性評估 |
| 1.2.3 風險評估研究進展 |
| 1.3 重金屬形態(tài)的研究 |
| 1.3.1 重金屬形態(tài)概述 |
| 1.3.2 生物體中金屬形態(tài)的分類 |
| 1.3.3 樣品采集以及前處理方法 |
| 1.3.4 聯(lián)用技術在金屬形態(tài)分析中的應用 |
| 1.3.5 生物體重金屬形態(tài)研究進展 |
| 1.4 體外模擬消化體系在形態(tài)分析中的應用 |
| 1.5 論文立意及研究內(nèi)容 |
| 1.5.1 論文立意 |
| 1.5.2 研究內(nèi)容 |
| 第2章 福建部分沿海地區(qū)貝類重金屬污染及健康風險評估 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 實驗部分 |
| 2.2.1 試劑與儀器 |
| 2.2.2 研究區(qū)域概況 |
| 2.2.3 樣品的采集與處理 |
| 2.2.4 貝類重金屬測定方法 |
| 2.2.5 每日重金屬攝入量的估算方法 |
| 2.2.6 貝類重金屬健康風險評估方法 |
| 2.2.7 數(shù)據(jù)分析方法 |
| 2.3 實驗結果 |
| 2.3.1 貝類重金屬的濃度和分布 |
| 2.3.2 通過膳食每日攝入貝類重金屬的量 |
| 2.3.3 貝類重金屬健康風險評估 |
| 2.4 討論 |
| 2.5 本章小結 |
| 第3章 貝類體中重金屬鎘形態(tài)分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 實驗部分 |
| 3.2.1 試劑和儀器 |
| 3.2.2 樣品采集及前處理方法 |
| 3.2.3 貝類鎘形態(tài)預分離純化方法 |
| 3.2.4 鎘形態(tài)的檢測方法 |
| 3.3 結果與討論 |
| 3.3.1 檢測方法驗證 |
| 3.3.2 SEC-ICP-MS和 SEC-ESI-Q-TOF-MS分析貝類中的鎘形態(tài) |
| 3.4 本章小結 |
| 第4章 貝類鎘形態(tài)在模擬消化環(huán)境下的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 實驗部分 |
| 4.2.1 試劑和儀器 |
| 4.2.2 樣品前處理方法 |
| 4.2.3 模擬消化液的配制及體外消化方法 |
| 4.2.4 貝類鎘形態(tài)預分離純化方法 |
| 4.2.5 鎘形態(tài)的檢測方法 |
| 4.3 結果與討論 |
| 4.3.1 SEC-ICP-MS和 SEC-ESI-Q-TOF-MS分析胃消化對貝類鎘形態(tài)的影響 |
| 4.3.2 SEC-ICP-MS和 SEC-ESI-Q-TOF-MS分析腸消化對貝類鎘形態(tài)的影響 |
| 4.3.3 不同消化階段鎘形態(tài)的變化 |
| 4.4 本章小結 |
| 第5章 結論與展望 |
| 5.1 結論 |
| 5.1.1 福建部分沿海地區(qū)貝類重金屬污染及健康風險評估 |
| 5.1.2 貝類體中重金屬鎘形態(tài)分析 |
| 5.1.3 貝類鎘形態(tài)在模擬消化環(huán)境下的研究 |
| 5.2 展望 |
| 致謝 |
| 參考文獻 |
| 附錄 |
| 在學期間發(fā)表的學術論文 |
（5）山東半島海水養(yǎng)殖場中抗生素的分布、復合污染和風險評估（論文提綱范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 緒論 |
| 1.1 水產(chǎn)養(yǎng)殖中的抗生素 |
| 1.1.1 水產(chǎn)養(yǎng)殖中抗生素的使用現(xiàn)狀 |
| 1.1.2 海水養(yǎng)殖模式與養(yǎng)殖物種 |
| 1.1.3 海水養(yǎng)殖環(huán)境中抗生素的研究進展 |
| 1.2 水體中抗生素的環(huán)境效應及風險評估 |
| 1.2.1 自然水體中抗生素的源解析 |
| 1.2.2 水體中環(huán)境參數(shù)和抗生素的相關性 |
| 1.2.3 抗生素的風險評估 |
| 1.3 環(huán)境樣品中抗生素的預處理方法 |
| 1.4 研究內(nèi)容及意義 |
| 1.4.1 研究內(nèi)容 |
| 1.4.2 技術路線 |
| 1.4.3 研究意義 |
| 第二章 環(huán)境樣品的預處理及檢測方法的建立 |
| 2.1 樣品的采集方法 |
| 2.2 試劑和儀器 |
| 2.2.1 目標抗生素 |
| 2.2.2 目標重金屬 |
| 2.2.3 水質(zhì)指標 |
| 2.3 預處理方法的建立 |
| 2.3.1 水樣預處理條件的優(yōu)化 |
| 2.3.2 沉積物樣品預處理條件的優(yōu)化 |
| 2.3.3 生物及飼料樣品的預處理方法 |
| 2.4 儀器分析 |
| 2.5 質(zhì)量保證和質(zhì)量控制 |
| 2.6 數(shù)據(jù)分析方法 |
| 2.6.1 多變量分析 |
| 2.6.2 生物累積性 |
| 2.6.3 源解析 |
| 2.6.4 風險評估 |
| 2.6.5 數(shù)據(jù)處理 |
| 第三章 黃海沿岸海水養(yǎng)殖場中抗生素的污染分布特征 |
| 3.1 黃海沿岸海水養(yǎng)殖場概況 |
| 3.2 樣品基本信息 |
| 3.3 結果和討論 |
| 3.3.1 抗生素的賦存與時空分布 |
| 3.3.2 抗生素的來源分析 |
| 3.3.3 抗生素與水質(zhì)指標及重金屬的相關性 |
| 3.3.4 風險評估 |
| 3.4 本章小結 |
| 第四章 渤海養(yǎng)殖場不同養(yǎng)殖模式、物種下抗生素的分布特征 |
| 4.1 渤海沿岸典型海水養(yǎng)殖場概況 |
| 4.2 樣品基本信息 |
| 4.3 結果和討論 |
| 4.3.1 海水養(yǎng)殖環(huán)境中抗生素的賦存 |
| 4.3.2 養(yǎng)殖模式、養(yǎng)殖物種和季節(jié)變化對介質(zhì)中抗生素的影響 |
| 4.3.3 不同海水養(yǎng)殖區(qū)多種介質(zhì)中抗生素的比較 |
| 4.3.4 自然水體中抗生素的時空分布 |
| 4.3.5 自然水體中抗生素的來源分析 |
| 4.3.6 抗生素與水質(zhì)指標及重金屬的相關性 |
| 4.3.7 風險評估 |
| 4.4 本章小結 |
| 第五章 結論、創(chuàng)新點與展望 |
| 5.1 結論 |
| 5.2 創(chuàng)新點 |
| 5.3 展望 |
| 參考文獻 |
| 致謝 |
| 攻讀學位期間發(fā)表的學術論文目錄 |
| 學位論文評閱及答辯情況表 |
（6）廣州市售海產(chǎn)品中砷質(zhì)量安全與健康風險評估（論文提綱范文）
| 1 引言 |
| 2 材料與方法 |
| 2.1 實驗材料 |
| 2.2 儀器與試劑 |
| 2.3 海產(chǎn)品總砷和砷形態(tài)(As(III)、As(V)、MMA、DMA和AsB)測量 |
| 2.4 海產(chǎn)品中無機砷超標率評價 |
| 2.5 海產(chǎn)品消費的健康風險評估 |
| 2.6 數(shù)據(jù)處理 |
| 3 結果與分析 |
| 3.1 砷形態(tài)提取方法準確度檢驗 |
| 3.2 海產(chǎn)品總砷含量 |
| 3.3 海產(chǎn)品不同形態(tài)砷(As(III)、As(V)、MMA、DMA和AsB)含量和比例分布 |
| 3.4 海產(chǎn)品中無機砷的超標率 |
| 3.5 人類健康風險評估 |
| 4 結論 |
（7）蘇北淺灘表層沉積物中主要污染物的分布、來源及風險評價（論文提綱范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 緒論 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 國內(nèi)外研究進展 |
| 1.2.1 表層沉積物中重金屬研究進展 |
| 1.2.2 表層沉積物中多環(huán)芳烴研究進展 |
| 1.2.3 表層沉積物中多氯聯(lián)苯和有機氯農(nóng)藥研究進展 |
| 1.2.4 沉積物中生態(tài)風險評價方法概述 |
| 1.3 研究區(qū)域概況 |
| 1.4 研究內(nèi)容和技術路線 |
| 1.4.1 研究內(nèi)容 |
| 1.4.2 技術路線 |
| 第二章 材料與方法 |
| 2.1 采樣點布設 |
| 2.2 樣品采集及預處理 |
| 2.3 TOC測定 |
| 2.4 粒度分析測試 |
| 第三章 蘇北淺灘表層沉積物中重金屬 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料方法 |
| 3.2.1 儀器分析 |
| 3.2.2 質(zhì)量保證控制 |
| 3.2.3 重金屬污染評價方法 |
| 3.2.4 數(shù)據(jù)分析 |
| 3.3 結果討論 |
| 3.3.1 表層沉積物中重金屬理化特征 |
| 3.3.2 重金屬、TOC和粒度空間分布 |
| 3.3.3 重金屬來源分析 |
| 3.4 重金屬污染評價 |
| 3.5 本章小結 |
| 第四章 蘇北淺灘表層沉積物中多環(huán)芳烴 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料方法 |
| 4.2.1 樣品預處理 |
| 4.2.2 儀器分析 |
| 4.2.3 質(zhì)量保證控制 |
| 4.2.4 沉積物特征分類 |
| 4.2.5 來源分析 |
| 4.2.6 風險評價方法 |
| 4.2.7 數(shù)據(jù)處理 |
| 4.3 結果討論 |
| 4.3.1 表層沉積物中多環(huán)芳烴分布特征 |
| 4.3.2 多環(huán)芳烴與TOC和粒度的關系 |
| 4.3.3 蘇北淺灘多環(huán)芳烴的來源 |
| 4.3.4 表層沉積物中多環(huán)芳烴的生態(tài)風險評價 |
| 4.4 本章小結 |
| 第五章 蘇北淺灘表層沉積物中多氯聯(lián)苯和有機氯農(nóng)藥 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料方法 |
| 5.2.1 樣品預處理 |
| 5.2.2 儀器分析 |
| 5.2.3 質(zhì)量保證控制 |
| 5.2.4 數(shù)據(jù)分析 |
| 5.3 結果討論 |
| 5.3.1 表層沉積物中多氯聯(lián)苯和有機氯農(nóng)藥含量及分布 |
| 5.3.2 與國內(nèi)外其他區(qū)域灘涂沉積物中PCBs和 OCPs含量的比較 |
| 5.3.3 多氯聯(lián)苯和有機氯農(nóng)藥生態(tài)風險評價 |
| 5.4 本章小結 |
| 第六章 結論與展望 |
| 6.1 結論 |
| 6.2 展望 |
| 參考文獻 |
| 攻讀學位期間發(fā)表的學術論文目錄 |
| 致謝 |
（8）典型蟹池底泥重金屬污染特征及檢測標準研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 緒論 |
| 1.1 重金屬污染現(xiàn)狀 |
| 1.1.1 國內(nèi)土壤重金屬污染現(xiàn)狀 |
| 1.1.2 國外土壤重金屬污染現(xiàn)狀 |
| 1.1.3 國內(nèi)底泥重金屬污染現(xiàn)狀 |
| 1.1.4 國外底泥重金屬污染現(xiàn)狀 |
| 1.2 重金屬的理化性質(zhì)和毒性 |
| 1.3 重金屬來源 |
| 1.3.1 土壤重金屬來源 |
| 1.3.2 底泥重金屬來源 |
| 1.4 重金屬污染評價方法 |
| 1.4.1 地累積指數(shù)法 |
| 1.4.2 潛在生態(tài)風險法 |
| 1.4.3 內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù) |
| 1.4.4 富集因子法 |
| 1.4.5 單因子指數(shù)法 |
| 1.5 研究內(nèi)容以及技術路線 |
| 1.5.1 研究意義 |
| 1.5.2 研究內(nèi)容 |
| 1.5.3 技術路線圖 |
| 第二章 實驗部分 |
| 2.1 實驗儀器 |
| 2.2 實驗試劑 |
| 2.3 樣品的制備與測定 |
| 2.3.1 樣品采集 |
| 2.4 材料與方法 |
| 2.4.1 底泥樣品的采集與處理 |
| 2.4.2 重金屬含量測試方法 |
| 2.4.3 TOC含量測試方法 |
| 第三章 結果與討論 |
| 3.1 河蟹重金屬積累現(xiàn)狀 |
| 3.2 全球底泥重金屬污染水平 |
| 3.3 底泥樣品中重金屬 |
| 3.3.1 底泥中重金屬含量 |
| 3.3.2 底泥中有害重金屬濃度分析 |
| 3.4 底泥重金屬污染評價 |
| 3.4.1 底泥中TOC評價 |
| 3.4.2 地累積指數(shù)分布 |
| 3.4.3 潛在生態(tài)危害評價 |
| 3.5 重金屬來源分析以及解決方案 |
| 第四章 總結和展望 |
| 4.1 結論 |
| 4.2 研究展望 |
| 參考文獻 |
| 致謝 |
| 附錄 |
（9）海洋生物體內(nèi)砷含量及其形態(tài)研究進展（論文提綱范文）
| 1 海洋生物體內(nèi)砷及其形態(tài) (The arsenic content and species in marine organisms) |
| 1.1 海洋植物———海藻 |
| 1.2 海洋動物 |
| (1) ?？?/td> |
| (2) 多毛類 |
| (3) 貝類 |
| (4) 蝦蟹類 |
| (5) 魚類 |
| (6) 其他海洋動物 |
| 2 結語和展望 (Conclusions and prospects) |
（10）我國海洋灘涂主要污染物的研究概況（論文提綱范文）
| 1 灘涂污染物類型 |
| 1.1 多環(huán)芳烴 |
| 1.2 持久性有機污染物 |
| 1.3 重金屬 |
| 1.4 新型污染物 |
| 2 灘涂沉積物污染生態(tài)風險評價 |
| 3 灘涂污染物的治理措施 |
| 4 展望 |
四、Heavy metals in oysters, mussels and clams collected from coastal sites along the Pearl River Delta,South China（論文參考文獻）
- [1]巢湖蚌類有機氯農(nóng)藥和重金屬的積累與空間分布研究[D]. 吳曼曼. 安徽大學, 2021
- [2]中國沿海水生生物污染數(shù)據(jù)集及食用水產(chǎn)品的健康危害評估[J]. 劉瀟博,黃海寧,吳揚雨,黃乾生. 生態(tài)毒理學報, 2021(03)
- [3]再生水回用對補給河流水質(zhì)的影響及銅銹環(huán)棱螺和搖蚊幼蟲對污染物的響應研究[D]. 秦天龍. 華中農(nóng)業(yè)大學, 2020(04)
- [4]福建部分沿海地區(qū)貝類重金屬污染及鎘形態(tài)的分析研究[D]. 李鵬. 集美大學, 2020(07)
- [5]山東半島海水養(yǎng)殖場中抗生素的分布、復合污染和風險評估[D]. 韓千帆. 山東大學, 2020
- [6]廣州市售海產(chǎn)品中砷質(zhì)量安全與健康風險評估[J]. 宋冬冬,熊海燕,張偉. 食品安全質(zhì)量檢測學報, 2019(19)
- [7]蘇北淺灘表層沉積物中主要污染物的分布、來源及風險評價[D]. 何培. 大連海洋大學, 2019(03)
- [8]典型蟹池底泥重金屬污染特征及檢測標準研究[D]. 牛靜遠. 延邊大學, 2019
- [9]海洋生物體內(nèi)砷含量及其形態(tài)研究進展[J]. 張偉,黃良民. 生態(tài)毒理學報, 2019(01)
- [10]我國海洋灘涂主要污染物的研究概況[J]. 何培,張明明,李強,徐陽,王忠,凌君芬,黃金田. 海洋科學, 2018(08)